（环境工程专业论文）缺氧好氧sbr处理城市污水的中试研究.pdf

摘要 随着水环境污染和水质富营养化问题的尖锐化以及人们公共环境意识的日 益增强，迫使污水排放标准中对氮的要求越来越严格。污水处理技术逐渐地从以 单一去除有机物为目的的阶段进入既要去除有机物，又要脱氮的深度处理阶段 本论文以序批式活性污泥反应器( s b r ) 为主体，以生活污水为处理对象， 研究其在缺氧好氧运行条件下，同步硝化反硝化脱氮的效能。对影响同步硝化 反硝化的各种因素进行了详细研究，并对脱氮机理进行了探讨。 缺氧好氧s b r 反应器在处理生活污水试验中，对c o d 、氨氮、总氮的平均 去除率分别为8 3 o ，8 6 0 ，3 6 5 。运行后期虽然进水的污染物浓度波动变化 比较大，但系统对c o d 、氨氮仍能保持较好的去除能力。系统具有一定的抗冲 击负荷能力。对反应器运行过程中典型周期的分析，反映出s b r 系统具有一定的 同步硝化反硝化效果，但是效果不够理想。当处理低浓度城市污水时，要想达到 较高的脱氮效果，可能需外加碳源。 在小试实验中发现高有机负荷有助于提高缺氧一好氧s b r 系统的同步硝化反 硝化性能；反应器溶解氧控制在2 0 2 5m g l 范围内时，有利于污泥的稳定和脱 氮的效果。在试验条件下，系统中发生s n d 脱氮作用的主要作用机理是微环境 理论和生物学理论，在反应初期以微环境理论为主导，而反应后期则是以生物学 理论为主导。 关键词：城市污水，序批式活性污泥反应器，同步硝化反硝化 a b s t r a c t t h es t a n d a r do fn i t r o g e nd i s c h a r g ei nw a s t e w a t e rw a sc o n t r o l l e dm o r ea n dm o r e s t r i c t l yw i t hs e v e r ew a t e rp o l l u t i o na n de u t r o p h i c a t i o nq u e s t i o no c c u r r e da n d t h es e n s e o fe n v i r o n m e n t a l p r o t e c t i o n e n h a n c e d t h ew a s t e w a t e rt e c h n i q u e sd e v e l o p e d g r a d u a l l yf r o mt h ep e r i o do fc o d r e m o v a lt os i m u l t a n e o u s ，n i t r o g e nr e m o v a l t h ee x p e r i m e n ta b o u ts i m u l t a n e o u sn i t r i f i c a t i o nd e n i t r i f i c a t i o n ( s n d ) w a sc a r r i e d o u to p e r a t e dw i t hm u n i c i p a lw a s t e w a t e rb ys e q u e n c i n gb a t c hr e a c t o r ( s 8 r 1 s o m e f a c t o r st h a te f f e c ts n dw e r es t u d i e dp a r t i c u l a r l y t h em e c h a n i s mo fs n dw a s a n a l y s i s e dt o o w h e nt h eg r a n u l a rs l u d g es b rw a sa p p l i e dt ot r e a tm u n i c i p a lw a s t e w a t e r , t h e a v e r a g er e m o v a le f i i c i e n c i e so fc o d ，n h 4 + - n ，t nw e r e8 3 o ，8 6 0 ，3 6 5 ， r e s p e c t i v e l y a l t h o u g ht h ei n f l u e n tc o n c e n t r a t i o nv a r i e dal o t ，t h ea c t i v es l u d g es b r s t i l lh a dg o o dr e m o v a lp e r f o r m a n c e t h ea c t i v es l u d g es b rh a dac e r t a i na b i l i t yt o a d a p ts h o c kl o a d i n g s a n a l y s i so ft y p i c a lc y c l es h o w e dt h a tt h ea c t i v es l u d g eh a s s o m en i t r o g e nr e m o v a lp e r f o r m a n c eb u tn o tv e r yg o o d w h e nt h el o wc o n c e n t r a t i o n o fu r b a ns e w a g ei st r e a t e d ，i no r d e rt or e a c hah i g h e rn i t r o g e nr e m o v a l ，i tm a yt a k e a d d i t i o n a lc a r b o n i nal a b s c a l ea n o x i c a e r o b i cs b r ，h i g ho r g a n i cl o a d i n gi sb e n e f i tf o rs n d t h e i n f l u e n td oc o n t r o l l e di nt h er a n g eo f2 0 - 2 5m g li sg o o df o rm a i n t a i ns l u d g e s t a b i l i z a t i o na n dt h en i t r o g e nr e m o v a l d u r i n gt h et r i a lc o n d i t i o n s ，t h em a i n m e c h a n i s mo ft h es y s t e mi sm i c r o - e n v i r o n m e n tt h e o r ya n db i o l o g i c a lt h e o r y i nt h e i 1 1 i t i a lr e a c t i o n , t h em i c r o e n v i r o n m e n ti st h em a i n , a n dt h er e a c t i o nl a t e ri st h e b i o l o g i c a lt h e o r y - d r i v e n k e yw o r d s ：m u n i c i p a lw a s t ew a t e r , s e q u e n c i n gb a t c hr e a c t o r ( s b r ) ， s i m u l t a n e o u sn i t r i f i c a t i o na n dd e n i t r i f i c a t i o n ( s n d ) 独创性声明 本人声明所呈交的学位论文是本人在导师指导下进行的研究工作和取得的 研究成果，除了文中特别加以标注和致谢之处外，论文中不包含其他人已经发表 或撰写过的研究成果，也不包含为获得苤鲞盘茎或其他教育机构的学位或证 书而使用过的材料。与我一同工作的同志对本研究所做的任何贡献均已在论文中 作了明确的说明并表示了谢意。 学位论文作者签名：嚆 鸟走 签字日期：以年厂月石日 学位论文版权使用授权书 本学位论文作者完全了解苤鲞盘堂有关保留、使用学位论文的规定。 特授权丕盗盘鲎可以将学位论文的全部或部分内容编入有关数据库进行检 索，并采用影印、缩印或扫描等复制手段保存、汇编以供查阅和借阅。同意学校 向国家有关部门或机构送交论文的复印件和磁盘。 ( 保密的学位论文在解密后适用本授权说明) 学位论文作者签名：稿鸡走， 签字日期：九诱年厂月日 导师签名 签字日期 f 月砂日 第一章绪论 1 1 我国水资源污染现状源 第一章绪论 随着人类对环境资源开发利用活动日益增加，特别是进入本世纪以来，工业 化和城市化程度不断提高，使得大量含有氮、磷营养物质的生活污水排入附近的 湖泊、水库和河流，增加了这些水体的营养物质的负荷量。为提高农作物产量， 施用的化肥和牲畜粪便逐年增加，经雨水冲刷和渗透，进入水体的富营养物质不 断增多。这些人为因素的影响，极大的减少了水体由贫营养向富营养过渡所需要 的时间。国内外的现状调查表明，富营养化已经成为全世界范围内水环境保护中 的重大环境问题。 我国是一个水资源匮乏的国家，人均水资源仅为世界平均水平的1 4 ，且水 资源时空分布极不均匀，开发利用的难度较大。日趋严重的水污染不仅降低了水 体的使功能，进一步加剧了水资源短缺的矛盾，对我国正在实施的可持续发展战 略带来了严重的负面影响，而且还严重地威胁到了城市的饮水安全和人民群众的 健康。 1 1 1 水体中氦的主要来源 进入水体的氮主要有无机氮和有机氮两类。无机氮包括氨态氮( 简称氨氮) 和硝态氮。氨氮包括游离态氮( n h 4 + ) 和氨态氮( n h 3 一n ) ，硝态氮包括硝酸 盐态氮( n 0 3 一一n ) 和亚硝酸盐态氮( n 0 2 - 一n ) ，亚硝酸盐态氮不稳定很易被 还原成氨氮或氧化为硝酸盐态氮 13 0 有机氮有氨基酸、蛋白质、核酸、尿素等含 氮有机物。水体中氮的来源是多方面，主要由城市生活污水、工业废水和农业污 水三方面带入 2 1 0 a 、生活污水中的氮 生活污水中含有的有机氮和氨氮，来自于主要由厨房洗涤、厕所冲洗、淋浴、 洗衣等带入水中口1 。新鲜生活污水中含有有机氮约6 0 ，氨氮约4 0 ，而硝态 氮仅微量或无。陈旧生活污水或在通往污水处理厂的管道中停滞时间过长，废水 中的细菌可将蛋白质分解和将尿素水解，使有机氮转化为氨氮从而使氨氮比例上 升。 第一章绪论 b 、工业废水中的氮 产生含氮废水的工厂主要分成两类，一类是含氮产品的生产厂，另一类是含 氮产品的使用厂。这些工厂主要有合成氨厂及氮肥厂、复合肥厂、硝酸生产厂、 炼焦厂、己内酞胺厂、玻璃及玻璃制品厂，半导体印刷电路板生产厂、石化厂、 炼油厂、屠宰厂、肉制品加工厂、酒厂等。 c 、农业污水中的氮 农业生产过程的氮污染主要来自含氮化肥及农药的使用。目前我国化肥消费 及需求数量位居世界第一，氮素的利用率仅有2 0 3 5 ，有约4 0 6 5 的氮素 进入了地面水和地下水h 1 。 1 1 2 水体中氮污染的危害 ( 1 ) 氮化合物对人和生物有毒害作用 鱼类对游离氯非常敏感，即使水体中游离氯的浓度很低，也会影响鱼鳃中氧 的传递，对大部分鱼类而言，水中游离氨的致死量为l m g l 巧1 。硝酸盐和亚硝酸 盐在人体内会转化为亚硝胺，这是一种致变、致畸、致癌物，对人体有严重的潜 在威胁。 ( 2 ) 氯氮慢消耗水体中的溶解氧 氯氮进人水体后，可存硝化细菌作用下氧化成硝酸盐，氧化每毫克氧氮为硝 酸盐氮要消耗水体中的溶解氧4 5 7 克。 ( 3 ) 增加水处理的成本 当含有较高氨氮浓度的水体作水源哺1 ，或对含氨氮较高的污水厂出水进行消 毒时，要增加氯消耗量 1 。如水中多存在l m g l 的氨氮，为了在“折点 后达 到氯化而形成较有效的自由氯，就需多增加7 1 0 m g l 的氯。含有大量单细胞 藻类的源水，在脱色、除臭、除味时会使化学絮凝剂的用量成倍增加。 ( 4 ) 加速水体的“富营养化”过程 富营养化是在人类活动的影响下，生物所需的氮、磷等营养物质大量进入湖 泊、河口、海湾等缓流水体，引起藻类及其他浮游生物迅速繁殖，水体中溶解氧 量下降，水质恶化，鱼类和其他生物大量死亡的现象。 第一章绪论 1 2 生物脱氮原理及进展 1 2 1 生物脱氮原理 关于脱氮原理的研究已有一百多年，w i n o g r a d s k y ( 1 8 9 0 ) 第一次发表了关于 氨氮氧化的报道，1 8 9 2 年b r e a l 发表了亚硝酸盐氧化的原理的文章，直到二十世 纪初才有硝化( 1 9 2 6 年u y v e ra n dd o n k e y ) 和反硝化( 1 9 1 0 年b e i j e r i n c ka n d m i n k m a n ) 的概念1 8 3 废水中的氮主要主要以有机氮( 胺基、氨基、硝基化合物 及其它有机含氮化合物) 和无机氮( 氨、亚硝酸盐、硝酸盐等) 两种形态存在。 废水生物脱氮即将废水中有机氮转化为氨氮，然后通过硝化作用将氨氮转化硝 氮，再通过反硝化反应将硝氮还原成气态形式的氮从水中逸出，从而达到从废水 中脱氮的目的。污水生物处理过程中氮的转化除氨化、硝化和反硝化作用外还包 括生物的同化作用，同化作用是指在生物处理过程中，污水的一部分氮( 氨氮或 有机氮) 被同化合成为微生物细胞的组成部分。氨化过程在生物处理过程中很容 易实现。生物脱氮过程主要由硝化和反硝化两个过程完成。下面分别讨论氨化、 硝化、反硝化和同化作用的原理。 ( 1 ) 氨化作用 废水中的有机氮化合物在微生物( 氨化菌) 的作用下，分解产生氨的过程， 称为氨化反应。下面以蛋白质为例，简要地介绍蛋白质的氨化过程： 蛋白质墅堕专多肽( - - 肽) 鸟氨基酸塑吗有机酸+ n h 3 蛋白质的氨化过程首先是在微生物产生的蛋白酶作用下进行水解，生成多肽 与二肽，然后在肽酶的作用下进一步水解生成氨基酸，氨基酸脱氨基的方式很多， 脱氨基酶的作用可通过氧化脱氨基、或水解脱氨基、或还原脱氨基作用，生成相 应的有机酸，并释放出氨。 氨化作用不论是在好氧条件还是在厌氧条件下，中性、碱性还是酸性环境中 都能进行，只是作用的微生物种类不同，作用强弱不一。但当环境中存在一定浓 度的酚，或木质素蛋白质复合物时，会阻碍氨化作用的进行。 ( 2 ) 硝化反应 硝化反应是指由硝化菌将氨氮氧化成硝酸盐的过程，这个过程必须在好氧条 件下才能进行。硝化菌为自养菌，它们以c a 作碳源，通过氧化氨获得能量眇3 。 硝化过程可分为两个阶段，分别由亚硝酸菌和硝酸菌完成，第一步是由亚硝酸菌 ( n i t r o s o m o n a s ) 将氨氮转化为亚硝酸盐( n o z 一) ，亚硝酸菌包括亚硝酸盐单胞菌属 和亚硝酸盐球菌属等；第二步是由硝酸菌( n i t r o b a c t e r i a ) 将亚硝酸盐进一步氧化为 硝酸盐( n 0 3 一) ，硝酸菌包括硝酸盐杆菌属、螺旋菌属和球菌属等。亚硝酸菌和硝 第一章绪论 酸菌统称为硝化菌，这类菌利用无机碳化合物如c q 2 _ 、h c o , 一、c d 2 作碳源， 从无机物的氧化中获取能量【1 0 】。两步反应均需在有氧条件下进行，反应式可表示 为： n - a 4 + 1 3 8 2 0 2 + 1 9 8 2 嬲g 旦塑墅l 0 9 8 2 n o f + 1 0 3 6 h 2 0 + 1 8 9 1 h 2 c q + o 0 1 8 c ；h 7 0 2 n n o ；+ o 4 8 8 0 2 + 0 0 0 3 h c o ；+ o o l 垦c 谚j 塑乌 旧f + 0 0 0 8 h 2 0 + 0 0 0 3 c s h t q n 总反应为： ( 1 - 2 ) n h 2 + 1 8 6 0 2 + 1 9 8 2 以珥苎马o 9 8 2 n o f + 1 0 0 4 h 2 0 + 1 8 8 1 h ：c 0 3 + 0 0 2 1 q h t 0 2 n ( 1 3 ) ( 3 ) 反硝化反应 反硝化由一群异养微生物完成，主要是将硝酸盐或亚硝酸盐还原成为氮气或 氮氧化物，反应在无分子氧状态下进行。反硝化细菌包括假单胞菌属、反硝化杆 菌属、螺旋菌属和无色杆菌等 1 1 1 0 它们多是兼性的，在溶解氧极低的环境下可 以利用硝酸盐中的氧作为电子受体，有机物作为电子供体提供能量并得到稳定化 刀。反硝化过程产生部分碱度，为3 4 7 9 e c q g n 0 3 一一有机物作为电子供体 被氧化而提供能量，将硝酸盐或亚硝酸盐还原为氮气，反应方程式为： 5 c ( 有机碳) + 2 皿d + 4 煅塑垡一2 2 + 4 0 h 一+ 5 c 0 2 ( 1 - 4 ) 3 c ( 有机碳) + 2 皿d + 4 婀星堕垡_ 2 2 + 4 明一+ 3 c 0 2 ( 1 5 ) 含氮氧化物的异化生物还原是反硝化的重要过程。它包括一系列的氮氧化物 的还原，这些氮氧化物分别作为每一步唯一的电子受体。因此，硝酸盐到分子氮 的异化还原包括三个自由中间体的生成和消耗n 0 2 一，n o ，n ：o 。 多步反硝化过程如下： n o ；寺n o ；和n o 寺2 d 寺2 式中标号分别为：( 1 ) 硝酸盐还原酶；( 2 ) 亚硝酸盐还原酶；( 3 ) 氧化氮还 原酶：( 4 ) 氧化亚氮还原酶。 4 第一章绪论 反硝化反应一般以有机物为碳源和电子供体，但是，当反应体系中缺乏有机 物时，无机物如心、皿s 等也可以作为反硝化反应的电子供体，微生物还可以 通过消耗自身细胞进行内源反硝化m 1 ，反应式可表示为： c s h v n 0 2 + 4 n o i - - 9 , 5 c 0 2 + n h 3 + 2 n 2 + 4 0 h 一 其中，c s h t n 0 2 代表反硝化微生物的细胞组成。 1 2 2 污水生物脱氮的新进展 ( 1 6 ) ( 1 ) 短程硝化反硝化 1 、短程硝化理论的提出 在废水生物脱氮领域，一直流行着全程硝化反硝化的理念和做法。该理论认 为氨氮借助两类不同的细菌( 硝化菌和反硝化菌) 将水中的氨转化为氮气而去除， 即n h 4 + 需经历典型的硝化和反硝化过程。 硝化过程就是将氨氮转化为硝酸盐的过程。需经历两个步骤：第一，就是在 亚硝酸菌的作用下将氨氮转化为亚硝酸盐；第二，就是在硝酸菌的作用下将亚硝 酸盐转化为硝酸盐。硝化反应过程需要在好氧条件下进行，以氧气作为电子受体。 反应过程用下式表示： 亚硝化反应 n h 4 + + 1 5 qj 盟丝塑j d 2 一+ o + 2 h + 硝化反应 反硝化过程是将亚硝酸盐或硝酸盐转化为氮气的过程。反硝化细菌利用各种 有机基质作为电子供体，以亚硝酸盐或硝酸盐作为电子受体，进行缺氧呼吸。因 为反硝化细菌是一种化能异养兼性缺氧型微生物。反应过程如下： 以硝酸盐为电子受体时 3 n 0 3 一七c h p h 量曼鳖3 n o f + 2 h z o + c 0 2 以亚硝酸盐为电子受体时 2 n 0 2 七c h p h 互塑塾马n 2 + h p + c 0 2 + 2 0 h 一 5 第一章绪论 由上可以看出，硝化过程的两步反应需要两类不同的细菌来完成，因此这两 步反应是可以分开的。而反硝化过程中硝酸盐和亚硝酸盐都可以作为电子受体。 因此，就生物脱氮而言，硝化过程中的“n 0 2 一一n 0 3 - 与反硝化过程中的“n q 一 一n q 一是一段多走的路程，将其从工艺中省去同样能实现废水脱氮。因此整 个生物脱氮过程可以通过n h 4 + 一n 0 2 一一完成。 综上所述，实现废水处理尤其是高氨氮废水处理过程中的短程硝化反硝化生 物脱氮，意义将是十分巨大的。 ( 2 ) 厌氧氨氧化理论 厌氧氨氧化( a n a m m o x ) 是指在厌氧条件下，微生物直接以n h 4 + 一n 为 电子供体，以n 0 3 - 一n 或n 0 2 一一n 为电子受体，将n h 4 + 一n ，n 0 3 - 一n 或 n 0 2 - 一n 转变成n 2 的生物氧化过程。 早在1 9 7 7 年，b r o d a 1 4 就作出了自然界应该存在反硝化氨氧化茵( d e n i t r i f y i n g a m m o n i ao x i d i z e r s ) 的预言；1 9 9 5 年，m u l d e r 和v a n d e g r a a f 1 5 】1 6 1 等用流化床反 应器研究生物反硝化时，发现氨氮的厌氧生物氧化现象，从而证实了b r o d a 的预 - l 亡】o 1 3 同步硝化反硝化生物脱氮技术 同步硝化反硝化是指在同一反应器中，相同的操作条件下，硝化反应、反硝 化反应同时进行1 。 1 3 1 同步硝化反硝化理论 ( 1 ) 生物学理论 生物学方面对s n d 的解释突破了传统生物脱氮理论的认识。近年来，好氧 反硝化菌和异养硝化菌等的发现，打破了传统理论认为硝化反应只能由自养菌完 成和反硝化反应只能在厌氧条件下进行的认识。对于好氧反硝化、低d o 下的硝 化、异养硝化、自养反硝化等现象，近年来生物学上的发现和进展已经可以给出 令人满意的答案。许多好氧反硝化菌如t h i o s p h a e r a p a n - - - - - t o p h a 、p s e u d o m o n a s s p p 、 a 1 c a l i g e n e s f a e c a l i s 等同时也是异养硝化菌【1 8 】，并因此能够直接地把n h 4 + 转化为 最终气态产物而逸出。正是由于好氧反硝化菌、低d o 下的硝化菌、异养硝化菌 及自养反硝化菌等的存在，使得s n d 能够进行。另外，好氧反硝化所呈现出的 最大特征是好氧条件下总氮的损失，但好氧硝化过程中产生的中间气态产物如 n o 、n 0 2 等的直接逸出也导致一部分总氮的损失【1 9 】，这部分实际上不是反硝化 脱氮造成的，而且会造成二次污染。 6 第一章绪论 ( 2 ) 物理学理论 包括宏观和微观理论，现在比较成熟的和被广泛接受的以微观理论为主。 a 、宏观的：由于实际生产中反应器的混合不均【2 ，可在生物反应器内形成 好氧及缺氧区，此为系统的大环境，即宏观环境；正是由于系统中好氧及缺氧大 环境的同时存在，使得s n d 能够部分地进行。事实上，在生产规模的生物反应 器中，整个反应器均处于完全混合状态的情况基本上不存在，因此，s n d 也就 有可能发生。如r b c 、s b r 、氧化沟等系统中均可能发生s n d 现象。 b 、微观的：从物理学角度解释s n d 的微环境理论是目前已被普遍接受的观 点。微环境理论研究活性污泥和生物膜的微环境中各种物质( 如d o 、有机物等) 传递的变化，各类微生物的代谢活动及其相互作用，从而导致微环境的物理、化 学和生物条件或状态的改变眩。该理论认为：由于氧扩散的限制，在微生物絮 体内产生d o 梯度，微生物絮体的外表面d o 较高，以好氧菌、硝化菌为主：深 入絮体内部，氧传递受阻及外部氧的大量消耗，产生缺氧微区，反硝化菌占优势： 正是由于微生物絮体内缺氧微环境的存在，导致了s n d 的发生。由于微生物种 群结构、基质分布代谢活动和生物化学反应的不均匀性，以及物质传递的变化等 因素的相互作用，在微生物絮体和生物膜内部会存在多种多样的微环境眩扣：一 般而言，即使是在好氧性环境占主导地位的微生物系统中，也会存在不同状态的 微环境，系统中各种微环境的存在相应地导致了部分s n d 的发生。由于缺氧微 环境的形成有赖于系统中d o 的浓度以及微生物的絮体结构特征，因此，控制系 统中的d o 浓度及微生物的絮体结构对能否进行s n d 及其发生的程度至关重要。 微环境理论中的活性污泥絮体双氧区模型已经成为好氧状态下单级活性污 泥同时硝化反硝化生物脱氮的理论基础，不过，该模型也存在着一个重大的缺陷， 即有机碳源问题。有机碳源既是异养反硝化的电子供体，又是硝化过程的抑制物 质，而在双氧区模型中，污水中的有机碳源在穿过好氧层时，首先被好氧氧化， 处于厌氧区的反硝化菌由于得不到电子供体，反硝化速率就降低，s n d 的脱氮 效率也就不会很高【2 3 1 。该理论的缺陷则需要用新的概念和理论( 如非平衡增长概 念) 来进一步完善。 1 3 2 同步硝化反硝化工艺 根据同步硝化反硝化的研究成果，开发了一些新型的生物脱氮工艺，主要有 以下几种： 单一反应器通过亚硝酸盐去除氨氮工艺( s h a r o n ) ：d e l f t 技术大学在1 9 9 7 年提出了此工艺，其基本原理就是使硝化反应停留在硝酸阶段，为了抑制亚硝酸 第一章绪论 盐为硝酸盐，该工艺采用了高温措施，因为在高温条件下硝化杆菌同亚硝化单胞 杆菌相比，增长速度明显降低。这样在完全混合反应器里控制较短的水力停留时 间，提供较高的温度就可以将硝化杆菌筛选掉。该工艺与传统工艺相比，氧气和 甲醇分别节约了2 5 和4 0 。s b r 滞后期的工艺：该工艺是由韩国科学技术学 院的环境研究中心提出的。采用乙酸作为碳源，碳氮比c n 为5 1 0 ，曝气时间 7 2 m i n ，沉淀时间3 0 m i n ，出水2 4 m i n ，在曝气初期最小d o 浓度为0 4 m g l ，然 后逐渐增大，在后期达到的最大d o 浓度为2 0 - - 2 5 m g l t 2 4 1 。该工艺碳的去除率 为9 5 以上，总氮去除率也大于9 0 。 o l a n d ( 氧限制自养硝化反硝化) 工艺 2 5 】：该工艺称为o x y g e nl i m i t e d a u t o t r o p h i cn i t r i f i c a t i o nd e n i f r i c a t i o n ，简称o l a n d 工艺，由比利时微生物生态 实验室开发。该工艺的关键是控制d o ，使硝化过程仅进行到氨氮氧化为亚硝酸 盐氮阶段。d o 浓度是硝化和反硝化过程中的重要因素，研究表明低d o 下亚硝 酸菌增殖速度加快，补偿了由于低氧造成的代谢活动下降，使得整个硝化阶段中 氨氧化未受到明显影响。低氧下，亚硝酸大量积累是由于亚硝酸茵对d o 的亲和 力较硝酸菌强。亚硝酸菌的饱和常数一般为0 2 0 4 m g l 。o l a n d 工艺就是利 用这两类菌动力学特性的差异，实现了淘汰硝酸菌，使亚硝酸菌大量积累。该工 艺是在低氧浓度下实现维持亚硝酸积累，但是对悬浮系统低氧下活性污泥易解体 和发生丝状膨胀，因此处理效果有待进一步的研究。 厌氧氨氧化工艺( a n a m m o x ) ：1 9 9 0 年，荷兰d e l f t 大学生物技术实验室开 发出此工艺【z 6 1 ，该工艺是在缺氧条件下，以亚硝酸盐或硝酸盐作为电子受体，将 氨氮转化为氮气。如果说上述的s h a r o n 工艺还只是将传统的硝化和反硝化工 艺通过运行控制缩短了生物脱氮的途径，a n a m m o x 工艺则是一种全新的生物 脱氮工艺，完全突破了传统生物脱氮工艺中的基本概念 2 7 】。最近研究表明，亚硝 酸盐是一个关键的电子受体。由于参与厌氧氨氧化的细菌是自养菌，因此不需要 添加有机物来维持反硝化。实验研究发现：厌氧反应器中氨氮浓度的降低与硝酸 盐的去除存在一定的比例关系。 微生物固定化技术：微生物的固定化技术是生物技术的一个重要研究领域。 硝化细菌由于生长缓慢，在活性污泥法硝化工艺中需要很大的处理空间，导致处 理费用的升高，影响该工艺在污水处理中的广泛应用【2 8 1 。采用菌体固定技术会保 留大量菌体在处理系统中的存在，减少污水的停留时间，缩小所需的处理空间， 节省费用，提高效率。利用胶体把硝化菌体固定在移动载体微粒内，应该是硝化 处理工艺今后发展的重要方向。 近年来，国内的水处理研究者对s n d 的研究也日趋活跃。吕锡武等研究了 d o 及活性污泥浓度对s n d 的效率影响。研究结果表明，随着反应器内d o 浓 第一章绪论 度的降低，总氮去除率呈上升趋势；同时反应器混合液污泥浓度越高，总氮去除 率也相应提高，好氧反硝化现象越明显。邹联沛等研究了d o 、c n 、p h 等生态 因子对膜生物反应器同步硝化反硝化的影响。结果表明，只有在各生态因子保持 得当的条件下，s n d 才能顺利的进行。d o 为l m g l 左右、c n 为1 0 左右、进 水p h 值保持在7 2 左右时，c o d 、氨氮和总氮去除率分别为9 6 、9 5 和9 2 。 赵玲等采用内置弹性立体埴料的复合s b r 系统处理模拟废水，试验中发现，在 有氧条件下，存在着反硝化现象，即同步硝化反硝化。当d o 浓度为3 一s m g l 左右，总氮去除率达到8 0 ，同时c o d 和氨氮有着较高的去除率。杨麒等通过 对进水碳源的控制，在反应器中形成了高活性具有同步硝化反硝化能力的好氧颗 粒污泥，反应器中c o d 和氨氮的去除率分别达到7 4 9 2 8 和8 2 3 9 8 5 。 同步硝化反硝化技术可大大降低运行费用，具有很大的发展前途。目前在荷兰、 丹麦、意大利等国家已有污水处理厂在利用同步硝化反硝化脱氮工艺进行工业废 水的处理。但关于同步硝化反硝化机理的研究大多数仍在实验阶段，其理论系统 还很不完善，离工程的实际应用还有一定的距离 1 3 3 碳源对同步硝化反硝化的影响 在废水生物脱氮过程中，有机碳源作为异养好氧细菌和反硝化过程中的电子 受体，起着十分重要的作用。它是细菌代谢必需的物质和能量来源，是反硝化反 应得以有效进行的必备条件。碳源浓度过高，异养菌活动旺盛，抑制硝化反应， 硝化反应不充分必然会影响反硝化效果【2 明；碳源缺乏，不能满足反硝化所需，导 致反硝化过程受阻，同样s n d 效果也不好。因此反硝化工艺中，常常要添加甲 醇等物质作为补充碳源。对于同步硝化反硝化体系，由于有氧环境与缺氧环境的 一体化以及硝化与反硝化反应的同时发生，使得有机碳源对整个反应体系的影响 尤为重要。 废水中碳源对s n d 的影响主要表现在两个方面：一方面是进水c o d n h 4 + 一n 比高低的影响；另一方面是进水中快速易降解有机物( r b c o d c o d ) 含量 高低的影响。c o d n h 4 + 一n 比与r b c o d c o d 比越高，缺氧反硝化与好氧反硝 化的碳源越充足，s n d 越明显，总氮的去除率也就越高。此外，碳源对s n d 的 影响还表现在污泥有机负荷的高低，污泥有机负荷过高，异养菌活动旺盛，大量 消耗有机物和溶解氧，势必会一定程度的抑制硝化反应，硝化不充分必然会影响 反硝化；污泥负荷过低，在颗粒污泥表面的好氧区，有机物被大量消耗，也将会 影响反硝化所需碳源。w a t a n a b er 3 0 j 等研究了单一r b c 中实现s n d 的两种方式： 一种为通过降低气相中氧分压控制氧的传递速率，如当c o d n h 4 + 一n = 6 、氧分 9 第一章绪论 压为1 0 k p a 时，可获得大于9 0 的脱氮效率。h y u n g s e o ky o ou 等研究了间歇 式曝气反应器中的s n d 现象，研究了c o d n h 4 + 一n 比为5 ：l 和1 0 ：l 两种废 水，在最佳条件下，总氮的去除率均高达9 0 以上，同时还可以去除9 5 以上 的c o d 。h o n gwz h a o 3 2 1 在间歇曝气完全混合( i a c m ) 反应器中投加乙酸和 甲醇，发现能够明显强化反应池中同步硝化反硝化作用。k l a n g d u e n 和j u r g b 引 在对s b r 反应器s n d 的研究中发现尽管在进水中的t c o d t k n 为5 2 0 ，理 论上应可以满足反硝化过程的需要，但实际氮磷的去除率并不高，后使用乙醇作 为外加碳源，进行比较实验后认为，s c o d 的添加可有效地提高s n d 的效率。 李峰b 4 3 用序批式反应器处理模拟化肥厂废水水质的试验结果表明，进水碳氮比 对氨氮的硝化没有影响，但对总氮去除率有显著的影响，进水的碳源越充足，出 水n o x - 的越低，总氮的去除率越高；吕锡武模拟化肥厂废水的试验表明：碳源 不仅影响缺氧反硝化，同样也影响好氧反硝化，碳源越充足，总氮去除率越高： k l a n g d u e n 等研究了碳源对s n d 的影响，结果认为添加可溶性c o d c r 可使s n d 的活性显著加强。李丛娜口卯认为在d o 很高( 8 m g l ) ，m l s s 较低的情况下， 总氮去除率因进水碳氮比不同而异，总氮去除率随进水c o d 的提高而增加。同 时进水c o d 越高，好氧反硝化现象越明显，好氧反硝化随进水c o d c r n 比的提 高而更加明显；对于碳源的投加方式，一些学者也进行了研究。传统的碳源投加 方式是一次性在曝气开始段投加，胡宇华b 们等认为采用易降解的有机物作为碳 源时，难以保证反应后期的c n 比维持在反应所需水平，因此，在s b r 系统中 试验了分批补料的方式，在保证总的有机碳源需求充足的条件下，可使出水氨氮 浓度维持在较低水平( 小于5 m g l ) ；赵玲口刀认为进水碳氮比越高，出水总氮越 低，其去除率相应也越高，同步硝化反硝化现象也越明显。h o n g 和d o n a l d 等发 现如在间歇曝气( i a ) 工艺的前置厌氧段投加有机碳源，部分碳源会被有效存储， 用于后续的反硝化反应。分析认为，在碳源或供养受限的条件下，很多细胞都会 合成高聚物质，如p h b ，作为碳源和能量物质存储起来。这种现象有的类似于 生物除磷过程中在厌氧段除磷菌释磷同时摄取有机碳源的现象。 1 3 4 溶解氧对同步硝化反硝化的影晌 由于氧扩散的限制，在活性污泥内产生溶解氧梯度，也就形成不同的微环境。 微生物絮体的外表面溶解氧浓度较高，该区域微生物存在于好氧环境中，微生物 以好氧菌、硝化菌为主，反应主要是氨化和硝化；而在微生物絮体内部，氧传递 受阻及外部大量消耗导致溶解氧浓度降低形成缺氧环境，反硝化菌占优势，反应 以反硝化为主。活性污泥中好氧、缺氧微环境的存在是形成同时硝化反硝化的主 第一章绪论 要原因，而缺氧环境的形成与溶解氧浓度有关。溶解氧浓度增加对硝化反应有利， 提高了溶解氧对活性污泥的穿透能力，因此可以提高硝化反应速率。对反硝化过 程来讲，在低浓度溶解氧情况下活性污泥内缺氧环境占主导地位，好氧微环境所 占的比例小，在好氧微环境中发生硝化反应形成的硝酸盐和亚硝酸盐能在缺氧环 境中基本被完全利用。随着溶解氧浓度的提高，缺氧微环境比例下降好氧微环境 比例上升，当两种微环境达到平衡时( 即在好氧微环境中由于硝化反应产生的硝 酸盐和亚硝酸盐恰好能在缺氧环境被反硝化利用) 总氮的去除率达到最佳。而溶 氧进一步提高后，溶解氧浓度增加使得溶解氧对活性污泥的穿透能力也增大，好 氧微环境和缺氧微环境的平衡被打破，微环境中好氧环境所占的比例提高，因而 在好氧微环境中发生硝化反应产生的亚硝酸盐和硝酸盐也大幅度上升，反硝化反 应由于微环境中缺氧微环境比例的下降而显著减弱。 d o 浓度是影响生物处理系统同步硝化反硝化的重要参数之一。反应器内进 行同步硝化反硝化的必要条件是好氧和缺氧环境同时存在，此时控制溶解氧水平 是至关重要的。系统中的溶解氧首先应满足有机物的氧化及硝化反应的需要，使 硝化反应充分；其次，溶解氧浓度又不能太高，以便能在活性污泥内产生溶解氧 浓度梯度，保证局部缺氧环境的形成，同时使系统中有机物不致于过渡消耗而影 响反硝化的碳源。对反硝化细菌而言，氧气的存在之所以对反硝化过程有抑制作 用，并不是由于0 2 对反硝化细菌本身有抑制作用，而是因为电子受体之间争夺 电子的能力有差异，通常0 2 接受电子的能力高于n 0 2 - 一n 和n 0 3 - 一n 。因此 d o 较高的条件下，反硝化细菌虽未受到抑制，但n 0 2 - 一n ，n 0 3 - 一n 不易得 电子供体( 有机物) ，因此，也难以被还原成n 2 。可通过加快硝化速率的办法提 高n 0 2 一一n 、n 0 3 - 一n 浓度，这样，不仅使d o 得以预先消耗一部分，降低其 相对浓度，同时还提高了n 0 2 - 一n 、n 0 3 - 一n 的相对浓度。将溶解氧控制在适 当的范围内，使硝化速率与反硝化速率越接近，总氮处理效果越好。有研究表明 r 3 8 ，当d o 浓度大于2 6 m g l 时，溶解氧能完全穿透活性污泥絮体。同时，反 应器形式、污泥浓度等因素也对d o 的控制有很大的影响，因此文献中d o 的范 围变化也相当大。实践过程中应根据水质状况等条件的不同，具体分析。m u n c h b 钔的研究表明d o 浓度应该控制在0 5 m g l 左右。邹联沛m 1 等研究膜生物反 应器系统中的s n d 现象时，将d o 浓度控制在l m g l 时，总氮的去除率高达9 2 ， 并发现升高或降低d o 总氮的去除率都会下降。c h r i s t i n e 和s a b i n eh 在s b r 系 统中将d o 控制在l m g l 时，t n 去除率最高达到5 0 。资料表明，各种不同构 筑物发生s n d 的合适的d o 浓度范围也各异：如四槽式氧化沟为0 3 - 一0 8 m g l ， 间歇式曝气氧化沟工艺中 j芝j： 第三章中试规模s b r 的试验结果 + 污泥浓度 7 08 0 9 01 0 01 1 01 2 01 3 01 4 01 5 0 运行天数 图3 4 污泥浓度变化 污泥培养过程中，污泥浓度由开始的3 8 0 0 m g l 逐渐降低到2 5 0 0 m g l ，当到 第6 0 天时，污泥浓度达到最低18 0 0 m g l ，随后污泥浓度开始上升，在第10 0 天 时，由于反应器的电磁阀堵塞，污泥部分流失，所以向反应器内投加少量污泥， 使反应器内污泥浓度回升到3 1 0 0 m g l ，此后，泥浓度随后稳定在2 5 0 0 m g l 左右， 其沉降指数s v i 值在6 0 7 0 之间。 3 2 污染物去除效果 3 2 1 有机物的去除效果 污水生物处理反应器对有机物的去除能力是评价反应器性能的最主要指标 之一，而c o d 是污水处理中用来表征污水中有机物含量的常用指标。试验中c o d 去除效果如图3 5 所示。驯化过程中进水c o d 为8 2 4 1 7 7 0 m g l 之间，平均进 水c o d 为1 3 2 7 m g l ，但出水c o d 变化不大，大多维持在5 0 m g l 左右。 运行阶段系统对c o d 的平均去除率为7 2 。其中在第1 3 1 1 4 0 天之间，由 于纪庄子水厂引进柳林工业废水，使进水c o d 浓度波动较大，变化范围为 3 6 4 7 5 8 1 0m g l ，而c o d 去除率已能稳定在6 5 8 9 1 2 之间，平均去除率为 8 3 o ，从第1 5 0 天以后进水c o d 浓度恢复正常。这说明s b r 系统中活性污泥 能够很好地适应水质的变化。 2 l o o o o o o 0 o o o o o o o o o o o o 5 o 5 o 5 o 5 o 5 4 4 3 3 2 2 1 l j目一j苫 第三章中试规模s b r 的试验结果 心薅奄审$ 毒 运行天数 1 0 0 7 0 6 0 + 进水c 0 d 5 0 * , 1 卜出； k c o d 4 0 + 0 0 d 去除率 3 0 2 0 1 0 o 图3 - 5c o d 去除效果 图3 - 6 为一个典型周期内c o d 值随时间的变化曲线。污水在第一个小时内 处于厌氧搅拌阶段，活性污泥与污水开始接触，吸附性能良好的污泥将污水中的 有机物大量而迅速地吸附到微生物细胞表面，污水中的c o d 大幅度下降，并且 部分有机物被分解，c o d 值在1 o h 内，从进水的1 2 0 4 5 m g l 降至7 2 2 1 m g l ， 随后再缓慢下降。在好氧阶段c o d 的去除主要在曝气开始的第一个小时内完成， 吸附在微生物细胞表面的有机物在好氧时被微生物分解，得到去除，c o d 浓度 从厌氧结束的7 2 2 1 m g l 降到了4 2 5 7 m g l ，随后的几个小时里，有机物被进一 步降解，c o d 浓度持续下降，出水时c o d 浓度为2 8 8 7 m g l 。 、 j b o 吕 v 型 蔗 o o u 0 56 运行时间( h ) 图3 - 6 典型周期内c o d 值随曝气时间的变化曲线 o 7 6 5 4 3 2 1 (1】6量避豢08 仰踟绚0 第三章中试规模s b r 的试验结果 3 2 2 氨氮的去除效果 试验中采用的生活污水的氨氮值较高，但该s b r 反应器具有较好的氨氮去 除效果，如图3 7 所示。驯化阶段进水氨氮浓度为3 2 7 8 6 7 5 0 m g l ，由于前期 驯化温度较高，且控制溶解氧浓度偏大，所以氨氮的去除率较高，氨氮去除率的 平均值为8 6 ，在驯化后期，温度降低，同时控制反应器内的溶解氧浓度，由原 来的5 6 m g l 改为2 3 m g l ，使氨氮的平均去除率降为7 0 8 5 。在反应器运行 的第1 3 1 天，由于进水水质的变化，氨氮浓度突